向锦茜，张路聃，梁承月,2，王昌梅,2，尹芳,2，吴凯,2，杨斌,2，赵兴玲,2，张无敌,2

(1.云南师范大学，云南 昆明 650500；2.云南省沼气工程技术研究中心，云南 昆明 650500)

1 引言

随着工业化和城市化的快速发展，城镇的污水排放量与日俱增，城镇污水在得到有效收集和处理的同时也产生了大量剩余活性污泥.2019年我国污泥量已超过6 000万吨(以含水率80%计)，预计2025年将突破9 000万吨[1]，这些污泥如果得不到安全有效的处置，将对环境构成巨大的威胁.

近年来，由于成本低、经济效益高和绿色环保等特点，厌氧消化被广泛用于剩余活性污泥的处理；通过厌氧消化，剩余活性污泥中的大部分有机物转化为高价值的生物产品，如短链脂肪酸、氢气和甲烷等；迄今为止，关于剩余活性污泥厌氧消化的研究大多数集中于操作条件(如pH和温度等)和预处理方法(如热处理、微波处理、酸碱处理和生物处理等)对发酵的影响[2-4].

事实上，剩余活性污泥是各种化合物的集合体，除了可生物降解的蛋白质、碳水化合物和细胞内多羟基脂肪酸等以外，还包括许多污染物，如多环芳烃(PAH).众所周知，厌氧消化是一系列的生物过程，受许多微生物的控制，如产氢产乙酸菌和产甲烷菌等[5]，它们很有可能受到污泥中残留的PAHs的影响，如Luo等[6]发现在碱性发酵条件下(pH=10)，菲能提高产乙酸菌的活性从而促进剩余活性污泥厌氧发酵产短链脂肪酸尤其是乙酸.然而，目前PAHs尤其是高环芳烃(含有4个及以上苯环的多环芳烃)对剩余活性污泥厌氧消化的影响还不清楚，因此本研究选取芘作为高环芳烃代表，通过实验探究了不同质量浓度的芘对剩余活性污泥厌氧消化的影响，同时分析了芘在污泥厌氧消化过程中的降解.

2 材料与方法

2.1 试验材料与装置

剩余活性污泥取自昆明市某污水处理厂，总固体含量(TS)为19.47%，挥发性固体含量(VS)为7.77%，可溶性化学需氧量(SCOD)为104.76 mg/L.接种物为实验室驯化处理后的底泥，总固体含量(TS)为9.92%，挥发性固体含量(VS)为3.62%.芘订购于Aladdin公司，纯度为99%.试验装置为实验室自制的批量式沼气发酵装置[7].

2.2 试验方法

2.2.1 试验设计

试验分为A、B、C、D和E共五个实验组和一个对照组(CK)，每组均设3个平行，发酵体积为400 mL，接种物用量为120 mL，剩余活性污泥用量为50 g，发酵温度为(35±1)℃，其中CK组不添加芘，A、B、C、D和E组中芘的质量浓度分别为100、300、500、700 mg/kg 和1 000 mg/kg TS污泥.

2.2.2 测定项目及方法

(1)发酵液的酸碱度(pH)用pH 5.5-9.0精密试纸测定；(2)总固体含量(TS)和挥发性固体含量(VS)的测定参照文献[8];(3)甲烷含量用气相色谱仪(福立GC9790Ⅱ)测定；(4)可溶性化学需氧量(SCOD)用盛奥华6B-100型多参数水质检测仪测定；(5)芘的萃取及测定参照文献[9].

2.2.3 数据分析

(1)试验结束后，计算累积产气量、TS产气率和VS产气率[10-11].

(2)芘降解率[12]：

3 实验结果与分析

3.1 实验结果

3.1.1 日产气量、累积产气量、甲烷含量和产沼气潜力

日产气量、累积产气量和甲烷含量随发酵时间的变化如图1所示.发酵初期实验组和对照组的日产气量相近，但在发酵中后期，实验组日产气量明显高于对照组；CK、A、B、C、D和E组分别在第1、1、10、11、12和14天达到各自日产气量的最高峰，即随着芘浓度的升高，污泥厌氧消化日产气量达到峰值的时间变长(图1(a)).实验组累积产气量明显比对照组多，且实验组累积产气量随着芘浓度的升高而增加(图1(b)).实验组甲烷含量明显高于对照组，发酵初期各实验组甲烷含量相差不大，但在发酵中后期，甲烷含量随着芘浓度的升高而增加(图1(c)).

图1 日产气量、累积产气量和甲烷含量变化Fig.1 Changes in daily and cumulative gas production and methane content

试验后计算剩余活性污泥的产气潜力，结果如表1所示.实验组累积产气量、TS产气率和VS产气率均高于对照组，且其数值都随着芘浓度的升高而增大.

表1 剩余污泥产沼气潜力Table 1 Biogas production potential of waste activated sludge

3.1.2 发酵前后TS、VS、SCOD和芘含量的变化

发酵前后TS、VS、SCOD和芘含量的变化如表2所示.

发酵体系TS和VS发酵后均有一定程度的降低，说明原料被不同程度地分解利用，实验组TS降解率和VS降解率基本高于对照组.

发酵前，实验组SCOD高于对照组，且实验组SCOD随芘浓度的升高而升高；发酵后各组SCOD较发酵前都明显降低，且实验组的SCOD去除率随芘浓度的升高而增大.

测量发酵前后实验组中芘的浓度并计算其降解率，结果表明厌氧消化后各实验组中部分芘被降解，但降解率随着芘浓度的升高而降低.

表2 发酵前后TS、VS、SCOD及芘含量的变化Table 2 The changes in TS,VS,SCOD and the content of pyrene before and after fermentation

3.2 结果分析

综合上述实验结果，在 100～1 000 mg/kg TS污泥质量浓度范围内，芘可促进剩余活性污泥的厌氧消化，且促进作用随着芘浓度的升高而增强.发酵初期，因为芘具有高毒性[13]，大多数微生物对芘毒性不耐受，导致这些微生物细胞结构遭到破坏，系统厌氧消化能力降低，而破裂的细胞为厌氧微生物提供了更多可利用的有机物质，这抵消了芘对微生物的毒害作用，所以发酵初期各组的日产气量和甲烷含量相近.在发酵中后期，随着厌氧发酵菌群对芘的耐受能力增强，菌群生长繁殖加快，使得实验组的日产气量和甲烷含量高于对照组，产沼气潜力和降解率也随之提升.

由于芘本身疏水性强，生物可利用性低[14]，所以在实验组中随着芘浓度的升高，芘的降解率降低.需要指出的是，尽管实验组中加入的芘出现一定程度的降解，但加入芘的量很少，所以降解的芘对整个体系厌氧消化产气量的贡献可以忽略不计.

4 结语

通过批量式厌氧消化实验，研究了(35±1)℃下不同质量浓度的芘对剩余活性污泥厌氧消化的影响，得到如下结果：

(1)100～1 000 mg/kg TS污泥质量浓度范围内，芘可促进污泥的厌氧消化，且促进作用随着芘浓度的升高而增强.

(2)厌氧消化过程中芘能够被部分降解，降解率随着加入芘质量浓度的升高而降低.